Efeito do tratamento térmico na concentração de carotenóides ...
Influência de dureza e pH na capacidade adsortiva de...
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Vanessa da Costa Gomes*/Bruno Moreira da Silva/Cristina Filomêna Pereira Rosa Paschoalato/Reinaldo Pisani Júnior
Influência de dureza e pH na capacidade adsortiva de diuron em carvão ativadoInfluence of hardness and pH on adsorption capacity of diuron on activated carbon
ResumoA capacidade adsortiva do diuron em CAG de babaçu foi determinada experimentalmente em função do
tempo de contato (0,5 h a 4,0 h), da dureza total (< 1 a 500 mgCaCO3.L-1) e do pH (6,0 a 9,0). Os resul-
tados obtidos foram representados na forma de isotermas de adsorção segundo os modelos de Hen-
ry, Freundlich e Langmuir; dentre estes, a isoterma de Henry forneceu melhores ajustes. A constante de
Henry tendeu a crescer em relação à dureza para pH de 6,0, enquanto que decresceu para os pH de 7,0
e 9,0, ou seja, a mudança de meio ácido para neutro ou básico fez com que as influências da dureza to-
tal em Cs e K se invertessem. Foi proposta uma correlação parametrizada na relação entre dureza total
e pH para descrever esse comportamento e prever a constante de Henry com suficiente exatidão e, con-
sequentemente, a capacidade adsortiva para diferentes condições, observados os limites de validade.
Palavras-chave: Carvão Ativado Granular. Diuron. Dureza Total. Isotermas de Adsorção.
Abstract
The adsorptive capacity of diuron on granular activated carbon (GAC) was experimentally determined as a func-
tion of contact time (0.5 h to 4.0 h), total hardness (<1 to 500 mgCO3.L-1) and pH (6.0 to 9.0). The results were
represented as adsorption isotherms according to Henry, Freundlich and Langmuir models, among these, Henry
isotherm provided the best data fit. The Henry’s constant had tended to increase towards the hardness at pH 6.0,
whereas it decreased to the pH 7.0 and 9.0, i.e., the change in acid medium to neutral or alkaline caused that influ-
ences of the total hardness and pH in Cs and K were reversed. A parametrized in Hardness per pH ratio empirical
correlation was proposed to describe the data behavior to forecast the Henry constant accurately, and consequent-
ly, to estimate adsorptive capacity in accordance with operational conditions and agreement of validity limits.
Keywords: Activated Carbon Granular. Adsorption Isotherms. Diuron. Total Hardness.
Data de entrada: 08/06/2015
Data de aprovação: 22/09/2016
Vanessa da Costa Gomes* – Bióloga e Pedagoga, Mestre em Tecnologia Ambiental pela Universidade de Ribeirão Preto, Doutoranda em Saúde Pública pela EERP/USP. E-mail: [email protected] Moreira da Silva – Engenheiro Químico, Mestrando em Tecnologia Ambiental da Universidade de Ribeirão Preto. E-mail: [email protected]. Cristina Filomêna Pereira Rosa Paschoalato – Engenheira Química, Mestre e Doutora em Hidráulica e Saneamento pela EESC-USP, Docente do Curso de Engenharia Química e do Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental da Universidade de Ribeirão Preto. E-mail: [email protected]. *Endereço para correspondência: Rua Saldanha Marinho, 915 - Centro, Ribeirão Preto - SP CEP: 14010-060.
DOI:10.4322/dae.2017.003
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1 INTRODUÇÃOO crescimento da produção agrícola da cana-de-
-açúcar tem requerido a aplicação de diversos in-
sumos químicos, sendo mais comum o uso dos
herbicidas constituídos principalmente por diuron e
hexazinona. Esses compostos são orgânicos clora-
dos e nitrogenados e através da infiltração no solo e
do escoamento superficial das águas pluviais podem
contaminar as águas subterrâneas e superficiais.
Em função dessa vulnerabilidade, Paschoalato et
al. (2009), Dantas et al. (2011) e Martinez et al.
(2011) realizaram estudos para avaliar tecnolo-
gias de tratamento de água que promovam a re-
moção de diuron para atender ao padrão de pota-
bilidade estabelecido pela vigente Portaria MS nº
2914 (BRASIL, 2011), com valor máximo permissí-
vel de 90 μg.L-1 de diuron.
Existem algumas normas e padrões internacionais
que limitam a concentração máxima desses herbi-
cidas na água tratada. Segundo a norma canadense,
a concentração máxima de diuron é de 150 μg.L-1. Já
a Comunidade Europeia recomenda a concentração
máxima de agrotóxicos na água tratada de 0,5 μg.L-1
e de qualquer agrotóxico de 0,1 μg.L-1 (COUNCIL OF
THE EUROPEAN UNION, 1998).
Segundo Dantas et al. (2011), as estações de tra-
tamento de água destinada ao consumo humano
que empregam a tecnologia convencional (ciclo
completo) não estão preparadas para remover
tais compostos orgânicos, considerados micro-
contaminantes. O estudo de Pádua (2009) desta-
ca que o carvão ativado tem propriedades físicas e
químicas que o categorizam como um adsorvente
universal, que pode ser empregado nas ETA para
remoção de diversos compostos orgânicos inde-
sejavelmente presentes nas águas de mananciais,
como carbamatos, carbofurano, diuron, hexazi-
nona, glifosato, 2-4-D e cianotoxinas.
Martinez et al. (2011) determinaram a capacida-
de adsortiva de 13 carvões ativados de diferentes
fabricantes, matérias-primas e características na
remoção dos herbicidas diuron e hexazinona de
águas sinteticamente contaminadas. Concluíram
que o carvão ativado pulverizado (CAP) e o carvão
ativado granular (CAG) de coco de babaçu foram
os mais eficientes.
Já Paschoalato et al. (2009) avaliaram a remoção
dos herbicidas diuron e hexazinona em água tra-
tada utilizando a tecnologia ciclo completo sem e
com adsorção em CAP e em CAG de babaçu. Com-
provaram que o tratamento por ciclo completo
não foi capaz de remover esses microcontami-
nantes. No entanto, quando complementada com
adsorção com CAP ou CAG, a remoção foi quase
completa, nas condições estudadas.
A escolha do adsorvente e a análise de viabilidade
do uso da tecnologia de adsorção podem ser baliza-
das pela determinação experimental das isotermas
de adsorção frente às condições operacionais e de
qualidade da água afluente em ETA. Quanto maior
a capacidade adsortiva, menor a quantidade de ad-
sorvente necessária para uma aplicação específica,
quer na forma de um leito móvel decorrente da elu-
triação das partículas de CAP, adicionadas na etapa
de mistura rápida e tempo de contato estabelecido
durante a coagulação e floculação, ou de um leito
fixo de CAG, localizado após a filtração em areia.
A relação entre a quantidade de uma determina-
da substância (adsorvato) retida na superfície do
sólido (adsorvente), ou seja, capacidade adsorti-
va, em função da concentração do soluto rema-
nescente em solução no equilíbrio, é denominada
isoterma de adsorção, cuja representação pode
ser feita por modelos ou equações. O fenômeno
da adsorção depende de diversos fatores, tais
como potencial hidrogeniônico (pH), dureza total,
concentração do composto a ser adsorvido e das
características do carvão (adsorvente) utilizado. A
literatura apresenta diversos modelos para des-
crever isotermas de adsorção, nos quais os mais
citados são os propostos por Freundlich e Lang-
muir (NETZ e ORTEGA, 2002).
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O estudo de influência do parâmetro pH na adsor-
ção é importante na otimização dos sistemas de
adsorção, particularmente para adsorção em fase
líquida, uma vez que, nesses sistemas as cargas de
superfície do adsorvente dependem do valor do
pH (BABEL e KURNIAWAN, 2004).
Em função das diferentes características de solo,
do escoamento superficial das águas de chuvas, as
águas superficiais e subterrâneas podem apresen-
tar diferentes concentrações de dureza e alcalini-
dade, podendo até apresentar variações sazonais.
A dureza e a alcalinidade podem afetar a adsorção
de micropoluentes sobre carvão, uma vez que o au-
mento da concentração de sal reduz as interações
eletrostáticas tanto atrativas como repulsivas en-
tre adsorvato-adsorvente ou devido a um efeito de
blindagem. Além disso, a solubilidade de micropo-
luentes orgânicos depende da concentração de sal
(PASTRANA-MARTÍNEZ, et al., 2010).
A adsorção é influenciada pela carga superficial do
adsorvente e pelo grau de ionização do adsorvato,
que por sua vez, são influenciados pelo pH. O valor
do pH da solução exerce influência sobre o proces-
so global de adsorção e, particularmente, sobre a
capacidade adsortiva, devido à influência nas pro-
priedades de superfície do CAG. Um índice conve-
niente da tendência de uma superfície se tornar
positiva ou negativamente carregada em função
do pH é o valor de pH requerido para que a carga lí-
quida do adsorvente seja nula, o chamado ponto de
carga zero (pHzpc). Para valores de pH inferiores ao
(pHzpc
), a carga superficial é positiva e a adsorção de
ânions é favorecida, e para valores de pH superiores
ao (pHzpc
) a carga superficial é negativa e a adsor-
ção de cátions é favorecida (AL-DEGS et al, 2000).
Pastrana-Martínez et al. (2009) estudaram a ad-
sorção de herbicida fluroxypyr (FLX) em diferentes
tipos de carvão ativado, e os resultados mostra-
ram que a retenção de FLX em carvões ativados
decresceu com a elevação do pH de 2,0 para 10,0.
A dureza da água pode afetar a adsorção de con-
taminantes em carvões ativados; isso se deve ao
fato de que a concentração de sais presentes no
meio interfere na solubilidade de contaminantes
orgânicos, dado que, quando a concentração dos
sais aumenta, pode haver uma diminuição (fenô-
meno salting-out), ou aumento (fenômeno saltin-
g-in), na solubilidade do contaminante orgânico
(BRESLOW e GUO, 1990; XIE, et al., 1997).
Os valores de pH e da dureza total na água po-
tável distribuída pelas redes de abastecimento
normalmente estão associados à incrustação de
sais. A Portaria MS nº. 2914 (2011) estipula que
a água potável deve ter pH no intervalo de 6,0 a
9,5 e dureza total máxima de 500 mgCaCO3.L-1.
Não há evidências claras de que a dureza total
cause problemas sanitários. Contudo, em deter-
minadas concentrações, pode ocasionar sabor,
reduzir a formação de espumas e causar incrus-
tações na rede e em trocadores de calor, devido
principalmente à precipitação de sais de cálcio e
magnésio, potencializada em temperaturas acima
de 40ºC. Portanto, o limite estabelecido de 500
mgCaCO3.L-1 está associado a questões econômi-
cas, como aumento do consumo de sabões e in-
terferência na qualidade de água para processos
industriais (CORDEIRO, 2012).
Segundo Von Sperling (2005), embora não haja
uma convenção formal, é usual empregar a se-
guinte classificação para representar a dureza da
água: mole (0 – 50 mg CaCO3.L-1); moderada (50
– 150 mgCaCaCO3.L-1), dura (150 – 300 mgCa-
CO3.L-1) e muito dura (>300 mgCaCO
3.L-1). Nesse
sentido, para a investigação da influência do pH
na capacidade adsortiva do diuron em CAG de ba-
baçu, os pH utilizados foram de 6,0, 7,0 e 9,0 por
estarem dentro da faixa estabelecida como quali-
dade aceitável de água potável. Da mesma forma,
os valores de dureza total foram considerados de
menor que 1, 100 e 500 mgCaCO3.L-1, para con-
templar também as classificações referentes a
águas mole, moderada e muito dura.
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2 MATERIAL E MÉTODOSO método foi realizado em laboratório com en-
saios em bancada e análises químicas diversas
para caracterização e controle dos ensaios. O
composto diuron foi quantificado pela técnica de
Cromatografia a gás com detector de nitrogênio
e fósforo (CG-DNP), em um equipamento Mode-
lo 3800 CX, marca Varian, segundo método 507
(USEPA, 1995).
2.1 Caracterização do carvão ativado granular
O carvão ativado granular utilizado foi o carvão
produzido a partir do coco de babaçu, por ser o
mesmo utilizado em outros estudos realizados
no Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
(PROSAB-5) (PADUA, 2009). Na caracterização do
CAG foram determinados os seguintes parâme-
tros: número de iodo (ABNT- NBR 12073, 1991) ín-
dice de azul de metileno (JIS-K 1474, 1991), mas-
sa específica aparente (ABNT-NBR 12076, 1991),
teor de umidade (ABNT-NBR 12077, 1991), teor
de cinzas (ABNT-NBR 8112, 1986) e pH (ASTM,
D3838, 1980).
Determinação da Capacidade Adsortiva de Diuron em Carvão Ativado Granular
O procedimento experimental para determinar
as capacidades de saturação do carvão ativado
em reter o diuron foi baseado na Norma ASTM
D3860-98 (2003) JIS-K 1474 (1991). Essas nor-
mas estipulam o tempo de contado dinâmico
entre as fases de 2 h para que o adsorvente seja
saturado pelo adsorvato. No entanto, os tempos
de contato utilizados no estudo foram de 0,5 h a
4,0 h, mantida a massa de CAG em aproximada-
mente 50 mg, com o intuito de verificar o tempo
suficiente para estabelecer o equilíbrio. A amos-
tra de CAG foi processada em um moinho de alta
energia com esferas de zircônia, para que 95% de
sua massa fosse passante pela peneira com malha
de 325 mesh (0,044 mm).
As massas de CAG utilizadas estiveram no interva-
lo de 0,0027 g a 0,0123 g, que foram alocadas em
erlenmeyers de 250 mL para que os volumes totais
das misturas fossem completadas até 200 mL, pela
adição de solução de diuron em água destilada
com concentração inicial de 25 mg.L-1, pH (6,0, 7,0
ou 9,0) e dureza (inferior a 1, 100 e 500 mg Ca-
CO3.L-1) previamente estabelecidos. O pH dessas
soluções foi mantido constante pelo emprego de
soluções de tampão com fosfato (APHA, 2005), en-
quanto as durezas foram ajustadas e confirmadas
por meio da determinação de dureza total por titri-
metria, com EDTA 0,05M em presença do indicador
de negro de Eriocromo T. Após a adição do CAG, a
mistura foi realizada em mesa agitadora sob 100
rpm, de forma a promover o contato dinâmico com
a solução a temperatura constante de 25°C. Após
decorrido o tempo de contato entre as fases líquida
e sólida, as suspensões foram filtradas em mem-
brana porosa com abertura média de 0,45 μm para
que a concentração residual de diuron pudesse ser
realizada pela técnica de cromatografia a gás com
detetor de nitrogênio e fósforo (CG-DNP), segundo
método 507 (USEPA, 1995).
Nos ensaios de adsorção em CAG foram utilizadas
soluções tampão de fosfato de sódio para ajuste de
pH em 6,0, 7,0 ou 9,0 e concentração inicial do ad-
sorvato diuron de 25 mg.L-1 para diferentes massas
de CAG, no intervalo de 2,7 mg a 12,3 mg, mantidas
em contato dinâmico mediante agitação a 25ºC
por 120 minutos. Em seguida, as soluções foram
filtradas em membrana com abertura média de
0,45 μm para determinação das concentrações re-
siduais de diuron. A medida do potencial hidroge-
niônico foi feita em equipamento da marca Orion,
modelo 230A, com eletrodo de vidro calomelano e
calibrado com soluções, cujos pH eram de 4,0 e de
7,0. A dureza total foi determinada pelo emprego
do método titrimétrico em presença de EDTA 0,05
M e negro de Eriocromo T como indicador (APHA,
2005). As águas de estudo foram sinteticamente
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preparadas com adição de solução de carbonato de
cálcio para obtenção de dureza total de 100 e 500
mgCaCO3.L-1 em água destilada.
Modelos de Isotermas de Adsorção
As equações utilizadas na tentativa de descrever o
comportamento da capacidade adsortiva de diu-
ron no CAG em função da concentração residual
foram correspondentes aos modelos de Freun-
dlich, Langmuir e Linear. O modelo de Freundlich
considera a distribuição do adsorvato entre as
fases sólida (adsorvente) e fluida (adsorvato) no
equilíbrio (Equação 1), cuja linearização resulta na
Equação 2 (NG et al., 2002; KURODA et al., 2005):
n
eqFs CKC /1.= Equação 1
eqFs LnCn
LnKLnC 1+=
Equação 2
em que Cs é a massa de adsorvato por unidade de
massa de adsorvente (mg.g-1), Ceq
é a concentra-
ção do adsorvato remanescente em solução, no
equilíbrio (mg.L-1) e KF )..( 1/1/11 −− gLmg nn e 1/n
(adimensional) são constantes de ajuste. No mo-
delo de Freundlich o coeficiente KF está relaciona-
do à capacidade de adsorção do adsorvato pelo
adsorvente, enquanto n depende das característi-
cas da adsorção. Para valores fixos de Ceq
e de 1/n,
Cs será tanto maior quanto maior for KF e, para va-
lores fixos de KF e de C
eq, energia de ligação entre
adsorvente a adsorvato é crescente com o decrés-
cimo do valor de 1/n. Para valores de 1/n muito
baixos, a capacidade de adsorção independe da
concentração de adsorvato em solução e a isoter-
ma de adsorção (relação entre Cs e C
eq) se apro-
xima de uma reta horizontal, com Cs aproximada-
mente constante, que é compatível com adsorção
irreversível (quimissorção). Se o valor de 1/n for
muito elevado, a ligação na adsorção é fraca, com
Cs bastante dependente de C
eq. Quanto menor for
o valor de 1/n, mais heterogênea deve ser a super-
fície adsorvente (ÖZCAN e ÖZCAN, 2004; WALKER
e WEATHERLEY, 2001).
O modelo de Langmuir é termodinamicamente
consistente, considera a superfície do adsorvente
homogênea e assume energia de ligação unifor-
me, uma vez especificado o par adsorvato e adsor-
vente (CHOY et. al, 1999). A isoterma de Langmuir
é representada na Equação 3, cuja linearização
resulta na Equação 4:
eqL
eqs CK
CCC
+=
.0
Equação 3
00
11.1CCC
KC eq
L
s
+=
Equação 4
na qual Cs é a massa de adsorvato por unidade
de massa de adsorvente (mg.g-1), Ceq
é a concen-
tração do adsorvato remanescente em solução
(mg.L-1), C0 (mg.g-1) e K
L (mg.L-1) são constantes a
serem ajustadas.
O modelo linear, ou isoterma de Henry, é normal-
mente válido para sistemas diluídos, nos quais a
curva de equilíbrio pode ser aproximada por uma
reta que necessariamente passa pela origem dos
eixos coordenados (Equação 5):
eqs CKC .= Equação 5
em que Cs é a massa de adsorvato por unidade de
massa de adsorvente (mg.g-1 ou μg.mg-1), K é a
constante do modelo (L.g-1) e Ceq
é a concentra-
ção do adsorvato no equilíbrio (mg.L-1 ou μg.L-1). A
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quantidade adsorvida remanescente foi calculada
pela Equação 6:
MVCVC
C eqs
..0 −=
Equação 6
na qual Cs é a quantidade adsorvida no sólido
(mg.g-1), Co é a concentração inicial de diuron
(mg.L-1), V é volume da amostra de água (L) e M é
massa de CAG (mg.g-1).
Avaliação da Qualidade dos Ajustes
As equações linearizadas (equações 2, 4 e 5) re-
ferentes aos modelos de Freundlich, Langmuir e
Henry foram representadas graficamente para
determinação dos coeficientes angulares e linea-
res. Posteriormente foi proposta uma correlação
para prever as constantes a partir das condições
experimentais estudadas de pH e dureza total.
A qualidade dos ajustes das capacidades de sa-
turação experimentais (CS) às isotermas de Fre-
undlich, Langmuir e Henry foi avaliada por meio
da comparação dos valores dos coeficientes de
determinação (R2 na Equação 7), visto que R2 mais
próximos a 1,0 associados a menores valores de
RMSE indicam melhor qualidade de ajuste.
[ ][ ]
( ) ( )
2
5,0
1
25,0
1
2
exp
1expexp
2
.
.
exp ⎪⎪
⎭
⎪⎪
⎬
⎫
⎪⎪
⎩
⎪⎪
⎨
⎧
⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡ −⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡ −
−−=
∑∑
∑
==
=
n
icalcSicalcS
n
iSiS
n
icalcSicalcSSiS
CCCC
CCCCR
Equação 7
Nas quais iexpSC é a capacidade adsortiva ex-
perimental, ialcSC
é a capacidade adsortiva cal-
culada pelo modelo de isoterma, expSC é o valor
médio das capacidades adsortivas experimentais
e calcSC é o valor médio das capacidades adsor-
tivas calculadas.
Após a definição do melhor modelo de isoterma
para representar Cs em função de C
eq, foi proposta
e testada uma função ( )DurezapHK , para prever as
constantes presentes no modelo de isoterma que
melhor representou os resultados experimentais.
Os parâmetros de ( )DurezapHfK ,= foram deter-
minados com a utilização do método dos mínimos
quadrados, por intermédio da ferramenta Solver
do programa Microsoft Excel. Novamente, a quali-
dade da representação foi avaliada dos valores de
R2 e da raiz quadrada dos erros médios ao qua-
drado (RMSE) (equações 8 e 9 respectivamente),
porém para as constantes existentes no modelo
de isoterma escolhido. Já que é sabido que quanto
menor for o valor de RMSE, melhor será o ajuste
do modelo aos resultados a que se pretende re-
presentar.
A fim de verificar o grau de correlação linear en-
tre as variáveis quantitativas independentes pH e
dureza total nos valores das constantes previstas
para as isotermas, foram calculados os coeficien-
tes de Pearson (r nas equações 10 e 11 respec-
tivamente), se r for igual a 1, há uma correlação
positiva perfeita entre as variáveis dependente e
independente e se r for igual a -1, verifica-se uma
correlação negativa perfeita entre as variáveis, in-
dicando que estas têm comportamentos opostos,
ou seja, são inversamente relacionadas. Assim, foi
possível priorizar as variáveis pH ou dureza para
correlacionar os parâmetros presentes nas equa-
ções propostas.
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[ ][ ]
( ) ( )
2
5,0
1
25,0
1
2exp
1expexp
2
.
.
exp ⎪⎪⎭
⎪⎪⎬
⎫
⎪⎪⎩
⎪⎪⎨
⎧
⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡ −⎥⎦
⎤⎢⎣
⎡ −
−−=
∑∑
∑
==
=
n
icalcicalc
n
ii
n
icalcicalci
KKKK
KKKKR
Equação 8
[ ]n
KKRMSE
n
ialccexp ii
2
1∑=
−=
Equação 9
( )( )
( ) ( ) ⎟⎠⎞
⎜⎝⎛
⎟⎠⎞
⎜⎝⎛
∑ −∑ −
−∑ −=
2.
2expexp
expexp
KKpH
KKpH
i
i
ipH
ipH
r
Equação 10
( )( )
( ) ( ) ⎟⎠⎞
⎜⎝⎛
⎟⎠⎞
⎜⎝⎛
∑ −∑ −
−∑ −=
2.
2expexp
expexp
KK
KK
i
i
Durezai
Dureza
Durezai
Durezar
Equação 11
Nas quais iexpK é a constante existente no mo-
delo de isoterma obtida a partir dos resultados
experimentais, ialc
K é a constante do modelo
de isoterma calculada pela correlação proposta (
( )DurezapHK , ), expK é o valor médio das constantes
existentes no modelo de isoterma obtidas expe-
rimentalmente e calcK é o valor médio das cons-
tantes do modelo de isoterma calculadas pela
correlação proposta e analogamente para as va-
riáveis independentes pH e dureza.
Constatado o grau de correlação entre o pH e a
dureza nas constantes presentes nas isoterma, fo-
ram testadas diferentes funções para representar
a dependência em relação ao pH e dureza total.
3 RESULTADOS E DISCUSSÕESA seguir são mostrados os resultados obtidos na
caracterização do CAG, dos ensaios de adsorção e
de ajuste dos modelos de Freundlich, Langmuir e
Henry, além da correlação proposta para descre-
ver as influências do pH e da dureza total nos pa-
râmetros existentes nas equações e na constante
capacidade adsortiva do CAG de babaçu.
3.1 Resultados de Caracterização do Carvão Ativado Granular
Na Tabela 1 são mostrados os parâmetros utiliza-
dos para caracterizar o CAG utilizado no estudo.
Por exemplo, o número de iodo é um parâmetro
utilizado para inferir sobre a quantidade de micro-
poros existentes no CAG, visto que o tamanho da
molécula de iodo é de aproximadamente 0,27 nm.
É desejável que o índice de iodo seja superior a 500
mg.g-1 para a adsorção de solutos de massa molar
da ordem de grandeza do iodo (253,8 g.mol-1) (JA-
GUARIBE et al., 2005; MARTINEZ et al., 2011). Já o
índice de azul de metileno está associado à quan-
tidade de mesoporo presente no CAG, porque sua
molécula tem formato retangular com dimensões
de 1,7 nm, 0,76 nm e 0,325 nm, com área proje-
tada da molécula de aproximadamente 1,3 nm2
(HANG & BRINDLEY, 1970). A molécula de azul de
metileno tem secção transversal de cerca de 0,8
nm e estima-se que o diâmetro mínimo do poro
que ela possa penetrar seja de 1,3 nm.
A molécula de diuron tem massa molar de 233 g.
mol-1, comprimento de 0,92 nm e largura de 0,49
nm (CHEN et al., 2004). Sendo assim, carvões com
predominância de mesoporos em detrimento de
microporos devem possuir maiores capacidades
adsortivas para remover o diuron.
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Segundo Streat et al. (1995), os carvões ativados
que possuem áreas superficiais superiores a 600
m2.g-1 têm um alto potencial de adsorção. De acor-
do com Droste (1997), o valor da área superficial
específica recomendado para os carvões ativados
comerciais é de um limite mínimo de 500 m2.g-1. O
CAG do presente estudo apresentou área superfi-
cial específica de 551,34 m2.g-1 o que condiz com
o limite mínimo recomendado pela referência.
Tabela 1: Caracterização do carvão CAG de babaçu selecionado para o estudo.
Parâmetro Unidade CAG (Babaçu)
Granulometria2,38 a 1,41 mm
1,00 a 0,707 mm0,177 a 0,420mm
(8x14) mesh(18x25) mesh(40x80) mesh
Área superficial específica m2.g-1 551,34
pH adimensional inicial 6,40final 8,84 ± 0,08
Teor de umidade % m/m 0,33
Teor de cinzas % m/m 9,90
Massa específica aparente g.cm-3 0,49
Número de iodo mg.g-1 136
Índice de azul de metileno mg.g-1 260
Nota-se que o CAG tem caráter alcalino, uma vez
que pH da suspensão, formada por 10,00 g de
CAG e 100 mL de água ultrapura, foi de 8,84. Os
resultados do teor de umidade, também se mos-
traram adequados de acordo com a recomenda-
ção da AWWA (2005), que determina que a umi-
dade do carvão ativado não seja superior a 8%.
De acordo com Jaguaribe et al. (2005), o teor de
cinzas de um carvão ativado comercial deve ser de
até 15%. Nos resultados obtidos, o teor de cinza
foi de 9,90%, abaixo do limite máximo recomen-
dado. Os resultados da massa específica aparente
se mostraram adequados de acordo com a reco-
mendação da AWWA (2005), que estipula valores
superiores a 0,25 g.cm-3.
Baçaoui et al. (2001) recomendaram que CAGs
utilizados em sistemas de tratamento de água de-
vam apresentar índice de azul de metileno igual ou
superior a 180 mg.g-1, condição obedecida, uma
vez que valor obtido com o CAG de babaçu foi de
260 mg.g-1. No entanto, o número de iodo obtido
(136,41 mg.g-1) foi inferior ao recomendado pela
NBR 12073 (ABNT, 1991), que é de 600 mg.g-1. Esse
parâmetro, porém, está associado à presença de
microporo, que não deve exercer influência signi-
ficativa na adsorção do diuron, em função do ta-
manho da molécula. Em síntese, o carvão ativado
granular de babaçu apresentou características po-
tencialmente favoráveis para adsorção do Diuron,
que se pretendeu avaliar por meio da determinação
experimental das capacidades de adsortivas.
3.2 Influência do Tempo de Contato Dinâmico entre Adsorvato e Adsorvente
O tempo de contato dinâmico entre o adsorvato
e o adsorvente utilizado no estudo e preconizado
pela Norma ASTM D3860-98 (2003) foi de 2,0 h.
A fim de comprovar se esse tempo foi suficiente
para que o equilíbrio se estabelecesse, foram de-
terminadas as capacidades adsortivas de diuron
sobre CAG para tempos de contato no intervalo de
0,5 h a 4,0 h (Figuras 1 a 3), uma vez que, no equilí-
brio, as CS deveriam ser essencialmente constan-
tes para as diferentes condições abordadas.
Figura 1: Capacidade adosortiva de diuron sobre CAG de babaçu em função do tempo de contato e da dureza
para o pH de 6,0.
Revista DAE28
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Figura 2: Capacidade adosortiva de diuron sobre CAG de babaçu em função do tempo de contato e da dureza
para o pH de 7,0.
Figura 3: Capacidade adosortiva de diuron sobre CAG de babaçu em função do tempo de contato e da dureza
para o pH de 9,0.
A norma JIS K 1474/1991 estipula que o tempo de
contato entre o CAG e a solução seja de 2,0 h. Nota-
-se pelas Figuras 1 a 3 que a capacidade adsortiva
do diuron em GAC foi praticamente constante para
tempos superiores a 0,5 h. O desvio percentual
máximo em relação ao valor médio, calculado pela
média aritmética de Cs obtida 2,0, 3,0 e 4,0 h, foi de
6%. Assim, o tempo de 2,0 h previsto na norma foi
comprovadamente suficiente para que o equilíbrio
entre o adsorvato e o adsorvente se estabelecesse.
Além disso, pôde-se perceber que a capacidade ad-
sortiva foi influenciada pelo pH e pela dureza total
na condição estudada de massa de CAG constante.
3.3 Ajuste dos Modelos de Isotermas de Freundlich, Langmuir e Henry
Os resultados obtidos experimentalmente para
CS e Ceq (Figuras 4, 5 e 6) foram ajustados aos
modelos de Freundlich, Langmuir e Henry, com o
intuito de descrever o comportamento da capa-
cidade adsortiva do diuron em CAG de babaçu. O
critério de escolha do melhor modelo foi possuir
maior coeficiente de determinação (R2) e forne-
cer resultados consistentes, como valores de CS
e Ceq necessariamente positivos. Na Tabela 2
são mostrados os parâmetros ajustados para os
três modelos de isoterma e do R2 nas condições
estudadas. Nota-se pela tabela que os melhores
ajustes foram obtidos com o modelo de Henry,
uma vez que apresentaram os maiores valores de
coeficientes de determinação R2 (no intervalo de
0,614 a 0,954) e não forneceram inconsistência
como capacidades adsortivas ou concentrações
de diuron no equilíbrio menores que zero.
Figura 4: Representação do modelo de Henry e dos valores experimentais da capacidade adsortiva do
diuron em CAG de babaçu para pH de 6,0.
Revista DAE 29
artigos técnicos
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Figura 5: Representação do modelo de Henry e dos valores experimentais da capacidade adsortiva do
diuron em CAG de babaçu para pH de 7,0.
Figura 6: Representação do modelo de Henry e dos valores experimentais da capacidade adsortiva do
diuron em CAG de babaçu para pH de 9,0.
Percebe-se pela análise das Figuras 4 a 6 que tan-
to o pH como a dureza total interferiram nos va-
lores da constante de Henry e consequentemen-
te na capacidade adsortiva do diuron em CAG de
babaçu, uma vez que a adsorção deve ser afetada
pela carga superficial do adsorvente e pelo grau
de ionização do adsorvato, que são influenciados
pelo pH e pela quantidade de sal em solução re-
presentada pela dureza total. Isotermas obtidas
para valores discretos de pH e dureza, porém, não
permitem a interpolação dos valores para dife-
rentes condições de dureza e pH daquelas obti-
das experimentalmente. Sendo assim, é útil dis-
ponibilizar uma forma de obter as capacidades
adsortivas (Cs) para prever, ao menos de forma
relativa, o impacto da mudança do pH e da dure-
za no desempenho de processos de adsorção en-
volvidos em tratamento de água ou efluentes. Por
exemplo, a alteração da qualidade da água bruta
com pH de 6,0 e dureza de 100 mgCaCO3.L-1 para
pH de 7,0 e dureza de 500 mgCaCO3.L-1 faz com
que a constante de Henry passe de 188 L.g-1 para
59,1 L.g-1, ou seja, mantida a concentração do
diuron, a sua retenção será reduzida em aproxi-
madamente 70%.
Tabela 2: Resultados obtidos com a aplicação dos modelos de Freundlich, Langmuir e Henry.
pH Dureza total(mgCaCO3/L)
Freundlich Langmuir Henry
LnKF 1/n R2 KL/C0 1/C0.103 R2 Kexpi R2
pH 6,0 < 1 0,769 4,65 0,678 0,00997 0,685 0,595 63,9 0,894
pH 6,0 100 0,610 5,87 0,861 0,00309 0,384 0,915 188 0,614
pH 6,0 500 0,938 5,02 0,828 0,00648 0,185 0,881 139 0,850
pH 7,0 < 1 -1,62 13,1 0,390 0,00848 0,783 0,261 70,7 0,823
pH 7,0 100 0,597 4,98 0,427 0,00797 1,04 0,355 63,5 0,806
pH 7,0 500 0,662 4,78 0,667 0,00887 1,04 0,641 59,1 0,862
pH 9,0 < 1 0,980 4,55 0,285 0,0103 0,138 0,253 93,3 0,765
pH 9,0 100 1,12 4,54 0,832 0,00905 -0,006 0,808 115 0,922
pH 9,0 500 2,16 1,67 0,880 0,0370 -2,52 0,885 57,7 0,954
Revista DAE30
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3.4 Proposição de Correlação e Avaliação da Qualidade do Ajuste
De maneira geral, a constante de Henry tendeu a
crescer em relação à dureza total para levemen-
te ácido no pH de 6,0 (coeficiente de Pearson de
0,304), enquanto decresceu para os pH de 7,0 e
9,0 (coeficiente de Pearson de -0,890 e -0,840
respectivamente), ou seja a mudança de meio áci-
do para neutro ou básico fez com que a influência
da dureza total em Cs e K se invertesse.
No entanto, para soluções de diuron sem adição
de dureza total (inferior a 1 mg.L-1), a interferên-
cia do pH acarretou no acréscimo de K e favoreceu
a interação adsorvato-adsorvente (coeficiente de
Pearson de +0,994). No entanto, a presença de
dureza adicional fez com que essa tendência se
invertesse. Isso ficou evidenciado nos resultados
mostrados na Tabela 3, em que se puderam obser-
var valores do coeficiente de Pearson positivos e
negativos em função das condições operacionais.
Qualitativamente, os módulos de r obtidos no in-
tervalo entre 0,30 e 0,994 (Tabela 3) são compatí-
veis com moderada a forte correlação entre as va-
riáveis. Pois, para Cohen (1988), valores entre 0,10
e 0,29 indicam fraca correlação, entre 0,30 e 0,49,
média, e entre 0,50 e 1 forte correlação. Dancey e
Reidy (2006) apontaram para uma a seguinte ca-
tegorização: r de 0,10 a 0,30 (fraca), de 0,40 a 0,6
(moderada) e r de 0,70 a 1,00 (forte).
Tabela 3: Resultados da constante de Henry obtidas a partir dos dados experimentais e coeficientes de
correlação de Pearson em relação ao pH e à dureza total.
pH dureza(mg CaCO3/L)
Kexpi (L/g)
r em relação à dureza
6,06,06,0
1100500
63,9188139
0,304
7,07,07,0
1100500
70,763,559,1
-0,890
9,09,09,0
1100500
93,311557,7
-0,840
dureza(mg CaCO3/L) pH Kexpi
(L/g)r em relação à
dureza
111
6,07,09,0
63,970,793,3
0,994
100100100
6,07,09,0
18863,5115
-0,419
500500500
6,07,09,0
13959,157,7
-0,766
Diferentes funções foram testadas para represen-
tar a dependência da constante de Henry em fun-
ção do pH e da dureza total. A mais simples e ao
mesmo tempo mais satisfatória consistiu de uma
equação quadrática explicitada na relação entre a
dureza total e o pH (Equação 12), cujos parâme-
tros foram dependentes apenas do pH (equações
13 a 15).
( ) )()(
2
)(/ .. pHpHpHgLcalc cpH
DurezabpH
DurezaaK +⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛+⎟⎟
⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛=
Equação 12
para o intervalo de 0,111 mgCaCO3.L-1 ≤ Dureza/
pH ≤ 83,3 mgCaCO3.L-1, com a, b e c obtidos pelas
equações 13, 14 e 15:
Revista DAE 31
artigos técnicos
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( ) ( ) 6602,2.10.0239,7.10.5927,4 122)( −+−= −− pHpHa pH
Equação 13
( ) ( ) 6,227.2046,59.8012,3 2)( +−= pHpHb pH
Equação 14
( ) ( ) 656,49.2745,3.8991,0 2)( +−= pHpHc pH
Equação 15
válidas para o intervalo de 6,0 ≤ pH ≤ 9,0. Na Ta-
bela 4 são mostradas as constantes de Henry ob-
tidas a partir dos resultados experimentais e as
previstas pela correlação proposta (equações 12
a 15), assim como os parâmetros utilizados para
avaliar a qualidade do ajuste.
Tabela 4: Constantes de Henry obtidas a partir dos resultados experimentais e calculadas pela correlação
proposta (equações 13 a 16).
pH Dureza(mg CaCO3/L)
Kexpi (L/g)
Kcalci (L/g) R2 RMSE (L/g)
6,06,06,0
1100500
63,9188139
63,9188141
0,9997 1,31
7,07,07,0
1100500
70,763,559,1
70,763,861,0
0,9909 1,11
9,09,09,0
1100500
93,311557,7
93,311559,1
0,9998 0,845
Nota-se pelos resultados da Tabela 4 que a cor-
relação proposta foi plenamente satisfatória
em representar a dependência da constante de
Henry em relação ao pH e à dureza total, tanto
em comportamento como em módulo, em razão
dos coeficientes de determinação bastante pró-
ximos a 1 e de raízes quadradas dos erros médios
ao quadrado desprezíveis em relação aos valores
previstos para K e consequentemente a curva de
equilíbrio decorrente.
Assim, é possível inferir sobre o impacto de alte-
rações no pH e na dureza total sobre o processo
de adsorção do diuron sobre o CAG dentro do in-
tervalo de amplitude estabelecido pela Portaria
MS 2914 (2011). Na Figura 7 são mostrados va-
lores da constante de Henry estimados pela cor-
relação proposta (equações 12 a 15), em que se
pode observar a influência simultânea do pH e da
dureza total.
Figura 7: Constante de Henry prevista pela correlação proposta em função do pH e da dureza total.
Revista DAE32
artigos técnicos
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Por exemplo, em sistemas de tratamento de água
por ciclo completo que utilizam como coagulante
os sais de alumínio, o pH de coagulação normal-
mente é de 6,5 associado a uma dureza total tí-
pica de 50 mgCaCO3.L-1 resultando na capacidade
adsortiva de 90,5 L.g-1. Na alteração de qualida-
de da água bruta que resulte na operação da ETA
no pH de 7,4 e dureza total de 200 mgCaCO3.L-1,
ainda compatível com a região de coagulação de
sais de alumínio, a constante de Henry passaria a
ser de 27 L.g-1, ou seja, uma redução de aproxima-
damente 70 %, que impactaria negativamente na
remoção do diuron por meio de sistemas de ad-
sorção em leitos fixos com CAG ou em leitos des-
lizantes com CAP.
4 CONCLUSÕESO tempo de 2,0 h foi suficiente para que o equilí-
brio entre o adsorvato e o adsorvente fosse esta-
belecido, uma vez que não houve acréscimo con-
siderável na capacidade adsortiva para tempos de
contato dinâmico superiores a esse valor.
Os melhores ajustes foram obtidos com o modelo
de Henry, com os maiores valores de coeficien-
tes de determinação R2 (no intervalo de 0,614 a
0,954) e não forneceram inconsistência como ca-
pacidades adsortivas ou concentrações de diuron
no equilíbrio menores que zero.
A correlação proposta por uma equação quadráti-
ca explicitada na relação entre dureza total e o pH
foi plenamente satisfatória em representar a de-
pendência da constante de Henry, tanto em com-
portamento como em módulo, com coeficientes
de determinação próximos a 1 e de raízes quadra-
das dos erros médios ao quadrado desprezíveis
em relação aos valores previstos para K e conse-
quentemente a curva de equilíbrio decorrente.
O pH e a dureza total interferiram acentuadamen-
te na constante de Henry e consequentemente, na
capacidade adsortiva do diuron em CAG de baba-
çu que, a depender das alterações na qualidade
da água, pode impactar favorável ou desfavora-
velmente na remoção do diuron em sistemas de
adsorção em leitos fixos com CAG ou em leitos
deslizantes com CAP.
REFERÊNCIASAL-DEGS, Y.; ALLEN, STEPHEN; KHRAISHEH, M.. Effect of Carbon
Surface Chemistry on the Removal of Reactive Dyes from Textile
Effluent. Water Research, v. 34, nº 3, p. 927-935, 2000.
AMERICAN SOCIETY OF TESTING AND MATERIALS (ASTM). D
3838-1980: Standard Test Method for pH of Activated Carbon.
Estados Unidos, 1999.
AMERICAN SOCIETY OF TESTING AND MATERIALS (ASTM) D3860-
98: Standard practice for determination of adsorptive capacity
of activated carbon by aqueous phase isotherm technique. Es-
tados Unidos, 2003.
AMERICAN WATER WORKS ASSOCIATION (AWWA) UNITED
STATES. Treatment Plant Design. Estados Unidos: Editora Mc-
Graw-Hill, 2005, 4a edição.
AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION (APHA); AMERICAN
WATER WORK ASSOCIATION(AWWA); WATER ENVIRONMENT
FEDERATION (WPCF). Standard methods for the examination of
water and wastewater. Washington: American Public Health As-
sociation, 2005.21a ed,p. 1368.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT), NBR
8112: Carvão Vegetal. Análise imediata. Código Secundário:
MB 1857. Rio de Janeiro, 1986.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT), NBR
12073: Carvão ativado pulverizado. Determinação do número
de iodo. Código Secundário: MB 3410. Rio de Janeiro, 1991.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT), NBR
12076: Carvão ativado pulverizado. Determinação da massa
específica aparente. Código Secundário: MB 3413. Rio de Janei-
ro, 1991.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT), NBR
12077: Carvão ativado pulverizado. Determinação da umidade.
Código Secundário: MB 3414. Rio de Janeiro, 1991.
BABEL, S.; KURNIAWAN, T. A.. Removal from synthetic wastewater
using coconut shell charcoal and commercial activated carbon
modified with oxidizing agents and/or chitosan. Chemosphere, v.
54, p. 951-967, 2004.
BAÇAOUI, A.; YAACOUBI, A.; DAHBI, A.; BENNOUNA, C.; PHAN
TAN LUU, R.; MALDONADO-HODAR, F.; RIVERAUTIRLLA, L; MORE-
NO-CASTILLA, C.. Optimization of conditions for the preparation
of activated carbons from olive-waste cakes. Carbons, v.39, n.3,
p. 425-432, 2001.
Revista DAE 33
artigos técnicos
Edição Especial | núm. 208 | vol. 65 | outubro 2017
BRASIL. Ministério da Saúde. Portaria nº 2914, de 12 de dezem-
bro de 2011. Publicado no Diário Oficial da União, Brasília, DF.
14 dez. 2011. Disponível em: <http://bvsms.saude.gov.br/bvs/
saudelegis/gm/2011/prt2914_12_12_2011.html> Acesso em 22
jul. 2014.
BRESLOW, R.; GUO, T.. Surface-tension measurements show that
chaotropic salting-in denaturants are not just water-structure
breakers. Proceedings of the National Academy of Sciences of
the United States of America. v. 87, n 1, p.167-169, 1990.
COHEN, J. Statistical power analysis for the behavioral sciences.
Hillsdale, NJ: Lawrence Earlbaum Associates, 1988, 2 ed.
CORDEIRO, M. M.; GADELHA, C. L. M.; BOMFIM, E. O.; SILVA, T. C..
Variações da dureza da água captada de poços do aquífero Be-
beribe na cidade de João Pessoa-PB. Revista Brasileira de Recur-
sos Hídricos, v. 17, n 4, p. 239-247, Out/Dez 2012.
COUNCIL OF THE EUROPEAN UNION. Council Directive 98/83/EC
Quality of Water intended for Human Consumption. Official Jour-
nal of the European Communities, 1998.
CHEN, S. S.; TAYLOR, J. S.; MULFORD, L. A.; NORRIS, C. D.. Influences
of molecular weight, molecular size, flux, and recovery for aromat-
ic pesticide removal by nanofiltration membranes. Desalinisa-
tion, v. 160, p. 103-111, 2004.
CHOY, K. K. H., MCKAY, G., PORTER, J. F.. Sorption of acid dyes from
effluents using activated carbon. Resources Conservation and
Recycling. v. 27, n.1-2, p. 57-71, 1999.
DANCEY, C; REIDY, J.. Estatística sem matemática para psicolo-
gia: usando SPSS para Windows. Porto Alegre: Artmed, 2006.
DANTAS, A. D. B; PASCHOALATO, C. F. P. R. P.; MARTINEZ, M. S.;
BALLEJO, R. R.; DI BERNARDO, L.. Removal of diuron and hexazi-
none from guarany aquifer groundwater. Braz. J. Chem. Eng. v. 28,
n. 3, p. 415-424, 2011.
DROSTE, R. L. Theory and practice of water and wastewater.
Nova Iorque: John Wiley & Sons, 1997.
HANG, P. T. BRINDLEY, G. W.. Methylene blue absorption by clay
minerals determination of surface areas and cation exchange ca-
pacities (clay-organic studies XVIII). Clays and Clay Minerals. v.
18, p. 203-212, 1970.
JAGUARIBE, E. F.; MEDEIROS, L. L.; BARRETO, M. C. S. and ARAUJO,
L. P.. The performance of activated carbons from sugarcane ba-
gasse, babassu, and coconut shells in removing residual chlorine.
Braz. J. Chem. Eng., v. 22, n.1, p. 41-47, 2005.
JAPANESE INDUSTRIAL STANDARD (JIS) K 1474. Test methods for
activated carbon. Japão, p. 47, 1991.
KURODA, E. K.; ALBUQUERQUE JÚNIOR, E. C.; DI BERNARDO, L.;
TROFINO, J. C.. Caracterização e escolha do tipo de carvão ativado
a ser empregado no tratamento de águas contendo microcistinas.
In: 23º CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E
AMBIENTAL, 2005, Anais, Campo Grande-MS, ABES.
MARTINEZ, M. S., PIZA, A. V. T.; DANTAS, A. D. D.; PASCHOALATO,
C. F. P. R.; DI BERNARDO, L.. Remoção dos herbicidas diuron e hex-
azinona de água por adsorção em carvão ativado. Revista DAE.
v.185, p. 35-39, 2011.
NETZ, P. A.; ORTEGA, G. G. Fundamentos de Físico-Química: uma
abordagem conceitual para as ciências farmacêuticas. Porto
Alegre: Artmed, 2002.
NG, C.; LOSSO, J.N.; MARSHALL, W.E.; RAO, R.M.. Freundlich ad-
sorption isotherms of agricultural by-productbased powdered
activated carbons in a geosmin-water system. Bioresource Tech-
nology, v. 85, n. 2, p.131-135, 2002.
ÖZCAN, A. S; ÖZCAN, A. Adsorption of Acid Dyes from Aqueous
Solutions Onto Acid-Activated Bentonite. Journal of Colloid and
Interface Science, v. 276, p. 39-46, 2004.
PÁDUA, V. L. Programa de Pesquisa em Saneamento Básico (PROS-
AB 5). Remoção de microrganismos emergentes e microcontami-
nantes orgânicos no tratamento de água para o consumo huma-
no. Rio de Janeiro: ABES, 2009, p.221-232.
PASCHOALATO, C. F. P. R.; DANTAS, A. D. B.; ROSA, I. D. A.; FA-
LEIROS, R. J. R.; DI BERNARDO, L.. Uso de carvão ativado para re-
moção dos herbicidas diuron e hexazinona de água. Revista DAE.
v.179, p. 34-41, 2009.
PASTRANA-MARTÍNEZ, L.M.: LÓPEZ-RAMÓN, M.V.; MORENO-CAS-
TILLA, C.. Adsorption and thermal desorption of the herbicide
fluroxypyr on activated carbon fibers and cloth at different pH val-
ues. Journal of Colloid and Interface Science, 331. p. 2-7, 2009.
PASTRANA-MARTÍNEZ, L. M.; LÓPEZ-RAMÓN M.V.; FONTE-
CHA-CÁMARA, M.A.; MORENO-CASTILLA, C.. Batch and column
adsorption of herbicide fluroxypyr on different types of activated
carbons from water with varied degrees of hardness and alkalinity.
Water Research, v.44, p. 879-885, 2010.
STREAT, M.; PATRICK, W. J.; PEREZ CAMPORRO, M. J.. Sorption of
phenol and para-chlorophenol from water using conventional
and novel activated carbons. Water Research, v. 29, n. 2, p. 467-
472, 1995.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Meth-
od 507 Determination of Nitrogen and Phosphorus contan-
ing pesticides in water by gas chromatography with a Nitro-
gen-Phosphorus Detector. J. W. Munch, 1995.
VON SPERLING, M.. Princípios do tratamento biológico de águas
residuárias: Introdução à qualidade das águas e ao tratamento
de esgotos. v.1. Belo Horizonte: Editora Universitária, 2005, 3ªed.
XIE, W. H.; SHIU, W-Y; MACKAY, D.. A review of the effect of salts on
the solubility of organic compounds in seawater. Marine Environ-
mental Research. v.44, n.4, p. 429-444, 1997.
WALKER, G. M.; WEATHERLEY, L. R. Adsorption of Dyes from Aqueous
Solution – the Effect of Adsorbent Pore Size Distribuition and Dye Ag-
gregation. Chemical Engineering Journal, v. 83, p. 201-206, 2001.
Revista DAE34
artigos técnicos
Edição Especial | núm. 208 | vol. 65 | outubro 2017